董 燕，孫 璐，李海濤，張作辰，張 源，李 剛，郭小彪

（1.中國地質(zhì)環(huán)境監(jiān)測院，北京 100081；2.中國地質(zhì)大學(xué)（北京）水資源與環(huán)境學(xué)院，北京100083；3.中國地質(zhì)科學(xué)院地質(zhì)力學(xué)研究所，北京 100081；4.河北省地質(zhì)實驗測試中心，河北 保定 071052）

土壤是人類賴以生存的重要資源。近30年來，隨著經(jīng)濟社會的快速發(fā)展，我國土壤污染呈加劇態(tài)勢。根據(jù)全國土壤環(huán)境狀況調(diào)查報告（2005—2013年），我國土壤環(huán)境狀況不容樂觀，16.1%的土壤樣本超過國家二級質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，重金屬（鎘、汞、鉛等）和類金屬（砷）是影響土壤環(huán)境狀況的主要污染源[1-2]。因此，研究區(qū)域土壤重金屬和砷元素的空間分布特征及其來源，是制定土地資源開發(fā)利用規(guī)劃、土壤污染風(fēng)險管控和修復(fù)措施的重要基礎(chǔ)[3]。

在自然界中，土壤重金屬和砷元素主要來源于基石、母質(zhì)的風(fēng)化作用，而工礦企業(yè)“三廢”排放、農(nóng)藥化肥過度施用和污水灌溉、交通運輸、城市生活垃圾無序堆放等人類活動加劇了外源重金屬和砷元素的輸入[4-5]。傳統(tǒng)的土壤源解析方法主要為多元統(tǒng)計學(xué)方法。由于其具有局限性，越來越多研究利用受體模型開展重金屬源解析。正定矩陣因子模型（PMF）是基于因子分析改進的新型源解析方法，具有無需事先獲取詳細(xì)的源成分譜、可較好處理缺失及不精確的數(shù)據(jù)等特點，已被廣泛應(yīng)用至大氣、水體和沉積物中污染物的源解析[6-7]。因此，將其應(yīng)用于土壤重金屬和砷元素來源研究，具有較好的應(yīng)用前景。

雄安新區(qū)是繼深圳經(jīng)濟特區(qū)和上海浦東新區(qū)之后又一具有全國意義的新區(qū)。調(diào)查和掌握該地區(qū)土壤環(huán)境狀況，對雄安新區(qū)規(guī)劃建設(shè)具有重要意義。前期張秀芝等[8]發(fā)現(xiàn)白洋淀洼地存在土壤重金屬元素地球化學(xué)異常。一些學(xué)者對安新縣—清苑縣局部污染風(fēng)險高的地區(qū)開展了土壤環(huán)境質(zhì)量評價和風(fēng)險評估[9-10]。前人研究為掌握雄安新區(qū)土壤環(huán)境狀況奠定了一定的基礎(chǔ)。本文以雄安新區(qū)為研究區(qū)，分析土壤中As、Hg、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr等8種元素含量、空間分布和主要來源，以期為雄安新區(qū)規(guī)劃建設(shè)、土地資源管理提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

雄安新區(qū)位于河北平原中部，行政范圍包括河北省雄縣、容城、安新三縣及周邊區(qū)域，面積約1 770 km2。地勢西北高、東南低，地面高程5～20 m，地勢相對平坦。研究區(qū)主要地貌類型為新沖積平原區(qū)和沖湖積平原區(qū)。新沖積平原區(qū)主要位于容城—雄縣以北地區(qū)，包括故河道高地或微高地小區(qū)、扇上平地或緩斜地小區(qū)、扇上或扇間洼地小區(qū)和河漫灘地小區(qū)。沖湖積平原區(qū)主要位于安新縣大部分地區(qū)以及雄縣南部區(qū)域，包括入湖河口三角洲小區(qū)、平地小區(qū)和洼地小區(qū)（圖1）。研究區(qū)屬暖溫帶季風(fēng)型大陸性半濕潤半干旱氣候，年均氣溫12.7℃，多年平均降水量500 mm。主要土壤類型為潮土，土壤質(zhì)地包括黏土、亞黏土以及亞砂土。土地利用類型為耕地、林地、草地、建設(shè)用地、地表水和其它等。

1.2 樣品采集與測試

圖1 研究區(qū)取樣點位置圖Fig.1 Location of sampling points in the study area

按照中國地質(zhì)調(diào)查局《多目標(biāo)地球化學(xué)調(diào)查規(guī)范（1∶250 000）》，綜合考慮研究區(qū)地質(zhì)結(jié)構(gòu)、地貌類型、土壤類型、植被覆蓋、土地利用類型等因素，進行采樣點布設(shè)，采集土壤表層（0～20 cm）和剖面（0～120 cm）樣品。表層土壤采樣點按照約4 km×4 km的規(guī)則網(wǎng)格進行布設(shè)，共采集92個樣品。土壤剖面采樣點共布設(shè)14個，其中城鎮(zhèn)用地3個、旱田5個、水田6個（圖1）。剖面采樣自下而上分層進行，深度每隔20 cm取1個樣。采樣時用GPS進行現(xiàn)場定位并記錄，每個采樣點用“五點法”采集土壤樣品，混合均勻后裝入布袋，混合后的重量約1 kg。土壤樣品經(jīng)自然晾干后去除碎片、礫石和植物根等雜物，用研缽磨碎，分別過10目和100目的篩，干燥保存。測試指標(biāo)包括土壤pH值、土壤有機碳（SOC）、Al2O3、Fe2O3，以及As、Hg、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr等元素含量。其中，pH值和SOC分別采用pH計（ISE）和重鉻酸鉀容量法（VOL）測定；Al2O3、Fe2O3、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr采用X射線熒光光譜法（XRF）測定；Cd采用等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS）測定；As和Hg采用原子熒光光譜法（AFS）測定。實驗室質(zhì)量控制采用國家一級物質(zhì)分析標(biāo)準(zhǔn)進行精密度和準(zhǔn)確度控制，按照試樣總數(shù)隨機抽取5%試樣，進行重復(fù)性檢驗和異常值重復(fù)檢查。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS19.0軟件對土壤理化性質(zhì)、重金屬和砷元素含量進行統(tǒng)計分析。運用Arcgis13.0和Origin8.0軟件繪制元素空間分布圖。利用相關(guān)性分析、因子分析和正定矩陣因子模型（PMF）分析土壤重金屬和砷元素來源。

2 結(jié)果與討論

2.1 表層土壤理化性質(zhì)和重金屬、砷元素含量

研究區(qū)表層土壤理化性質(zhì)和主要重金屬、砷元素含量統(tǒng)計見表1。土壤pH值8.01～8.90，為堿性土壤。SOC含量2.40～19.70 g/kg，Al2O3和Fe2O3含量分別117.10～160.70 g/kg和35.70～75.80 g/kg。對表層土壤理化性質(zhì)指標(biāo)、重金屬以及砷元素進行統(tǒng)計分析，pH值、SOC、Al2O3、Fe2O3、As、Ni和Cr元素均服從正態(tài)分布，Hg、Cd、Cu、Pb、Zn元素具有較高的正偏度和峰度。對這5種重金屬元素進行對數(shù)轉(zhuǎn)換，均服從對數(shù)正態(tài)分布或近似對數(shù)正態(tài)分布。

表層土壤As、Hg、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr含量平均值分別為11.24，0.044，0.24，33.63，29.47，88.56，33.91，71.12 mg/kg。其中，Zn和Cr含量較高，約占8種金屬元素總含量60%以上。Hg、Cd、Cu、Pb元素的變異系數(shù)大于50%，屬于高度變異；As、Zn變異系數(shù)為20%～50%，為中等變異；Ni、Cr變異系數(shù)小于20%。

以《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）（GB 15618—2018）》[11]作為評價標(biāo)準(zhǔn)，研究區(qū)土壤質(zhì)量總體良好，大部分土壤樣品中重金屬和砷元素含量均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值，4.35%的土壤樣品Cd和Cu含量超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值，但均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控值（表1）。與國內(nèi)其他重點城市和地區(qū)[1,2,6,13-18]進行比較，研究區(qū)土壤Hg含量處于較低水平，Cd含量處于相對較高水平。與河北省土壤背景值[12]相比，Cd、Cu、Pb和Zn平均值分別為背景值的2.55倍、1.54倍、1.37倍和1.13倍（P＜0.05），超過背景值的比率約為98.91%、86.96%、81.52%和58.70%。表1中富集系數(shù)（EF）表征土壤重金屬和砷元素富集程度，其中，Hg、Cd、Cu、Pb、Zn存在中度富集和顯著富集，受到人為影響較為明顯；As、Ni和Cr元素整體為弱富集或者不富集。

2.2 表層土壤重金屬和砷元素空間分布特征

利用ArcGIS地統(tǒng)計分析模塊對表層土壤8種元素含量進行空間分析，選擇確定性空間插值和Kriging空間插值中多種插值方法進行交叉驗證，采用平均誤差（ME）最接近于 0、均方根誤差（RMSE）最小（優(yōu)先考慮）的原則來確定最優(yōu)空間插值模型（表2）。其中，As和Hg最優(yōu)空間插值法為徑向基函數(shù)插值法，Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr為Kriging插值法。

表1 研究區(qū)表層土壤理化性質(zhì)、重金屬和砷元素統(tǒng)計Table 1 Statistics of physical and chemical properties,heavy metals and arsenic in surface soils

表2 表層土壤重金屬和砷元素插值方法誤差分析Table 2 The error comparison of interpolation methods forheavy metal and arsenic in surface soils

利用最優(yōu)空間插值法繪制各元素空間分布圖（圖2）?？傮w上，As、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr含量均呈現(xiàn)由北部沖積平原區(qū)向南部沖湖積平原區(qū)逐漸增高的趨勢，與Al、Fe和SOC等成土元素分布一致（圖2），表明地質(zhì)單元和成土母質(zhì)是這些元素分布的主控因素。Hg元素的分布較為分散，高值區(qū)呈塊狀分布，主要受人為活動影響。

重金屬和砷元素在研究區(qū)西南部蘆莊鄉(xiāng)—老河頭鎮(zhèn)—寨里鄉(xiāng)一帶形成高值區(qū)。表層土壤元素含量超過背景值比率大于85%，最大值約為背景值的1.32～12.98倍，最大富集系數(shù)為1.24～12.24。該區(qū)分布府河、唐河以及唐河新道等多條排污河流，污水灌溉可能是造成該地區(qū)土壤重金屬和砷元素富集的主要原因[19]。此外，該地區(qū)集中了冶煉、電鍍等工業(yè)企業(yè)，生產(chǎn)過程中重金屬和砷元素可能通過大氣沉降、廢渣滲濾進入土壤，進而在土壤中富集[8-9]。

As、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr等7種元素在雄縣趙北口鎮(zhèn)、張崗鄉(xiāng)和龍灣鎮(zhèn)周圍形成次高值區(qū)。表層土壤元素含量超過背景值比率大于80%，最大值約為背景值1.17～1.59倍，最大富集系數(shù)為1.16～1.50。該地區(qū)分布多個塑料、紡織等加工廠，工業(yè)企業(yè)排放可能是該地區(qū)土壤重金屬和砷元素富集的主要原因。同時，該區(qū)交通線密集，分布省道334、省道043、大廣高速和大廣高速白洋淀支線等多條主干道，汽車尾氣排放、油料泄漏、橡膠輪胎磨損等可能也是該區(qū)土壤Cd、Pb、Zn等富集的重要原因[1,5]。

表層土壤中Hg元素分布較為分散，在老河頭鎮(zhèn)、三臺鎮(zhèn)、南張鎮(zhèn)、雄州鎮(zhèn)、米家務(wù)鄉(xiāng)等城鎮(zhèn)區(qū)以及工業(yè)企業(yè)周邊形成相對高值區(qū)。這些地區(qū)表層土壤Hg富集系數(shù)為1.39～3.43，呈弱富集和中度富集。一般認(rèn)為，煤等化石燃料燃燒、金屬冶煉、生活垃圾燃燒是Hg的主要來源。Hg在大氣中具有較強穩(wěn)定性和可移動性，傳播距離較遠(yuǎn)，主要通過大氣沉降的方式進入土壤[4-5]。

圖2 研究區(qū)內(nèi)表層土壤理化性質(zhì)、重金屬和砷元素空間分布圖Fig.2 Spatial distribution of physical and chemical properties,heavy metals and arsenic in surface soils

2.3 土壤重金屬和砷元素垂向分布特征

對14個土壤剖面重金屬和砷元素含量（表3）進行統(tǒng)計分析。在垂向上，0～120 cm各土層8種元素含量具有明顯的水平變異性。同一土地利用類型，重金屬和砷元素含量在土壤垂向上具有相似的分布規(guī)律，因此選擇安新縣城及其周邊旱田、水田的三種用地類型土壤剖面，作為代表性剖面進行分析。

不同土地利用類型土壤理化性質(zhì)垂向分布存在差異（圖3）。水田和旱田土壤pH值隨土層深度增加呈增加趨勢，SOC含量呈減小趨勢，可能是由于施肥等農(nóng)業(yè)活動降低了表層土壤pH值，而有機肥施用以及植物的腐值化導(dǎo)致表層土壤SOC富集。城鎮(zhèn)用地表層土壤SOC貧化，可能是由于城鎮(zhèn)用地植被覆蓋度低，不利于SOC積累，并且表層土壤風(fēng)化、雨水沖刷等因素可能導(dǎo)致表層土壤可溶性有機碳淋失。土壤SOC在60 cm以下土層變化較小，主要由于沉積物源相對穩(wěn)定的沉積環(huán)境[20]。三種用地類型Al和Fe含量隨土層深度增加呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢，可能是淋溶作用下A1和Fe從土壤表層向下遷移并在60～80 cm土層淀積。

表3 土壤剖面重金屬和砷元素統(tǒng)計分析Table 3 Statistic analysis of heavy metals and arsenic in soil profiles

重金屬和砷元素在不同土地利用類上的型垂向分布規(guī)律差異明顯。旱田中As、Hg、Cd、Cu、Pb和Zn含量隨土層深度增加呈降低的趨勢，其中Hg和Cd元素變幅較大，0～120 cm土層變幅分別為139.6%和86.8%；Pb、Zn、As和Cu變幅為15.3%～22.3%。與河北省土壤背景值相比，Hg、Cd、Pb和Zn在0～20 cm土層富集，As在20～40 cm土層富集，Cu在0～40 cm土層均有富集。這些元素在0～40 cm土層富集，明顯受人為輸入因素的影響，主要輸入途徑可能為大氣沉降、農(nóng)業(yè)灌溉和化肥農(nóng)藥施用[5]。As的垂向分布主要受pH值影響（P＜0.01），隨土層深度增加pH值增加，As吸附能力減弱，遷移能力增強，進而導(dǎo)致垂向As元素含量降低。Hg、Cd、Cu、Pb、Zn元素與SOC分布規(guī)律一致（P＜0.05），隨土層深度增加含量遞減。一般認(rèn)為，有機質(zhì)具有較大的比表面積和較高陽離子交換量，可通過絡(luò)合、交換以及沉淀的方式增加對土壤重金屬的吸附能力[21]。Ni元素與Al、Fe氧化物分布規(guī)律一致，呈顯著正相關(guān)（P＜0.01）。Ni和Cr作為親鐵元素，主要受成土母質(zhì)Fe、Al氧化物控制[5]。

水田中Hg、Cd、Cu、Pb和Zn元素在土壤垂向上也呈降低趨勢。其中，Hg和Cd元素屬于積累性元素，主要在0～20 cm土層累積，隨著土層深度增加含量明顯下降，0～120 cm土層含量變幅分別為64.8%和48.7%。Cu、Pb和Zn含量在60～80 cm土層以下有明顯降低，0～120 cm土層含量變幅為16.2%～17.8%。與河北省土壤背景值相比，As、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr元素在不同土壤剖面深度均有富集（除Pb和Zn在100～120 cm土層），表明水淹條件下這些重金屬元素更容易向下遷移并富集。土壤Hg、Cd、Cu和Zn垂向分布與SOC具有顯著相關(guān)性（P＜0.05），說明土壤有機碳是制約這些元素垂向遷移的主要因素。除Ni和Cr，As垂向分布受Fe氧化物控制（P＜0.01）。研究表明，水稻耕作影響下Fe的賦存形態(tài)制約著As遷移轉(zhuǎn)化[22]。本研究結(jié)果與其一致。

圖3 土壤理化性質(zhì)、重金屬和砷元素垂向分布圖Fig.3 The vertical distribution of the physical and chemical properties,heavy metals and arsenic in soils

城鎮(zhèn)用地中重金屬和砷元素在垂向上波動較為明顯，其中As、Hg和Cu元素在垂向上變幅較大，分別為30.7%～132.7%。Cd、Pb、Zn、Ni和Cr的變幅較小，范圍為10.3%～22.2%。與河北省土壤背景值相比，Hg元素在40～60 cm富集，Cr元素在60～80 cm富集。一般認(rèn)為，城鎮(zhèn)區(qū)土壤Hg元素極易受到人為因素的影響，灌溉以及雨水沖刷的作用下Hg元素較易向下遷移，在40～60 cm富集。Cr元素在60～80 cm出現(xiàn)富集可能與該層具有較高的Fe和Al元素有關(guān)，易發(fā)生吸附共沉淀作用。與旱田類似，As元素的垂向分布規(guī)律與pH值相關(guān)。Ni和Cr分布與Fe和Al氧化物相關(guān)。

2.4 表層土壤重金屬和砷元素源解析

2.4.1 相關(guān)性分析

采用Spearman相關(guān)系數(shù)法分析表層土壤各重金屬和砷元素之間的相關(guān)性（表4）。As、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr元素相關(guān)性較高（P＜0.01），表明可能具有同源性。Hg元素與Ni和Cr元素相關(guān)性較低，與As元素沒有顯著相關(guān)性（P＞0.05）。

表4 表層土壤重金屬和砷元素相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlation coefficient of heavy metals and arsenic in surface soils

2.4.2 因子分析

對表層土壤重金屬和砷元素進行因子分析。KMO和Bartlett球形檢驗結(jié)果分別為0.866和947.36（df=28，P＜0.01），表明數(shù)據(jù)適合進行因子分析。經(jīng)最大正交法旋轉(zhuǎn)后，提取3個主因子，累積總方差貢獻(xiàn)率為92.83%（表5）。

第一主因子（PC1）的方差貢獻(xiàn)率為46.68%，As、Cd、Cu、Pb和Zn具有較大的載荷，分別為0.779，0.924，0.763，0.876，0.811。這些元素空間變異性較大，主要在污灌區(qū)、工業(yè)企業(yè)周邊、交通密集區(qū)等表層土壤富集。因此，該類元素受人類活動影響明顯。

第二主因子（PC2）的方差貢獻(xiàn)率為31.51%，Ni和Cr具有較大載荷。這兩種元素含量與背景值相當(dāng)，且在研究區(qū)內(nèi)變異程度較小。因此，Ni和Cr元素受人為活動影響較小，主要受成土母質(zhì)的影響。

第三主因子（PC3）的方差貢獻(xiàn)率為14.64%，Hg具有較大載荷。Hg元素與其他元素空間分布規(guī)律差異明顯，變異性較大，高值區(qū)呈斑塊狀分布，在工廠企業(yè)以及城鎮(zhèn)附近顯著富集。因此，Hg主要與人類活動相關(guān)。

2.4.3 PMF模型源解析

進一步采用正定矩陣因子模型（PMF）進行區(qū)域表層土壤重金屬和砷元素源成分分析（表6）。確定4個因子，殘差值為?3～3，擬合曲線R2一般大于0.9（Cu和Pb元素大于0.8）。

表6 PMF解析表層土壤重金屬和砷元素來源及貢獻(xiàn)率Table 6 Source contribution as estimated by the PMF model for heavy metals and arsenic in surface soils

因子1對Ni和Cr的貢獻(xiàn)率最高，分別為47.90%和48.55%。該結(jié)果與因子分析結(jié)果一致。研究認(rèn)為，Ni和Cr是自然影響的指標(biāo)，其主要來源于成土母質(zhì)[4-5]。研究區(qū)土壤Ni和Cr元素的富集程度較低，分布較為均勻，空間分布主要受地貌和成土母質(zhì)影響。由此判定因子1為自然源。

因子2對于Hg元素具有較高的貢獻(xiàn)率，為62.57%。一般認(rèn)為，Hg來源于生產(chǎn)、生活過程中煤炭等化石燃料燃燒排放，主要通過大氣沉降方式進入土壤[1,5]。根據(jù)空間分析結(jié)果，研究區(qū)內(nèi)Hg元素分布較為分散，在工業(yè)企業(yè)周圍和城鎮(zhèn)附近人口密集區(qū)富集。因此，因子2為大氣沉降來源。

因子3對As元素具有相對較高的貢獻(xiàn)，貢獻(xiàn)率為50.74%。與背景值相比，研究區(qū)表層土壤As元素含量整體不高，但在西南部唐河污水庫附近土壤明顯富集，超過背景值比率達(dá)到100%，表明As元素存在外源輸入，受到人類活動影響。As元素主要來源于砷或含砷礦物冶煉，用砷或砷化合物作為原料的玻璃、顏料、紙張生產(chǎn)以及煤的燃燒，與工業(yè)廢渣堆放和污水污泥等工業(yè)活動有關(guān)[7]。據(jù)調(diào)查，唐河沿岸堆放有大量含砷固體廢物和礦渣，該地區(qū)工業(yè)企業(yè)存在礦渣回收和利用活動。由此，因子3主要與廢渣堆放和回收利用等工業(yè)活動有關(guān)。

因子4對Cd元素具有最高的貢獻(xiàn)率，對Cu、Pb、Zn也具有相對較高貢獻(xiàn)。這四種元素在表層土壤變異程度較高，存在不同程度的中度富集和顯著富集，明顯受人為活動影響。有研究顯示，污水灌溉、化肥和農(nóng)藥的施用是土壤Pb、Cd和Cu元素富集的重要原因[1,5]。Cd和Pb元素還來源于汽車尾氣排放、油料泄漏、橡膠輪胎磨損等[1,6]。Zn是汽車輪胎硬度添加劑，也常作為禽畜飼料的微量添加劑，在交通運輸活動及農(nóng)業(yè)施肥也是土壤鋅富集的原因之一。此外，鋼鐵冶煉和金屬加工等工業(yè)排放也是Cd、Cu、Pb和Zn的重要來源[5]。結(jié)合空間分析結(jié)果，該類元素主要分布在河流污灌區(qū)、交通網(wǎng)密集區(qū)域、工業(yè)企業(yè)附近以及部分農(nóng)用地區(qū)域。由此，因子4為工農(nóng)業(yè)-交通復(fù)合源。

綜上，研究區(qū)土壤重金屬和砷元素主要來源包括自然源、大氣沉降、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和交通排放。土壤重金屬和砷來源總貢獻(xiàn)率見表6。其中，自然源貢獻(xiàn)率為32.88%，工農(nóng)業(yè)和交通運輸活動貢獻(xiàn)率為49.19%，大氣沉降貢獻(xiàn)率為17.93%。研究土壤重金屬和砷元素含量明顯受到人為活動的影響，金屬冶煉、廢渣堆放與回收利用等工業(yè)生產(chǎn)活動、污水灌溉、大氣沉降、交通排放等是土壤重金屬富集的主要途徑。

3 結(jié)論

（1）研究區(qū)土壤質(zhì)量總體良好，大部分土壤樣品中污染物的含量均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值，4.35%土壤樣品中Cd和Cu含量超過風(fēng)險篩選值，但均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控值。與河北省背景值相比，Hg、Cd、Cu、Pb、Zn存在中度富集和顯著富集，As、Ni和Cr元素整體為弱富集或不富集。

（2）As、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和Cr元素受地質(zhì)單元和成土母質(zhì)控制，含量均呈現(xiàn)由北部沖積平原區(qū)向南部沖湖積平原區(qū)逐漸增高的趨勢，高值區(qū)主要分布在研究區(qū)西南部。Hg元素分布較為分散，全區(qū)呈塊狀分布，在工業(yè)企業(yè)以及城鎮(zhèn)區(qū)周邊形成相對高值區(qū)。

（3）土壤重金屬和砷元素在不同土地利用類型垂向分布規(guī)律差異明顯。旱田和水田重金屬和砷元素含量總體隨土層深度增加呈降低趨勢，其中，旱田重金屬和砷元素主要富集在0～40 cm土層，水田重金屬和砷元素在各土層均有富集（Cd和Hg主要富集在0～20 cm）。城鎮(zhèn)用地土壤重金屬和砷元素垂向分布波動較大。土壤理化性質(zhì)影響著土壤重金屬和砷元素垂向分布規(guī)律。SOC對剖面Hg、Cd、Cu、Pb、Zn分布影響較大，As與pH值相關(guān)（水田As與Fe相關(guān)），Ni和Cr分布與Fe和Al氧化物相關(guān)。

（4）研究區(qū)土壤重金屬和砷元素主要來源包括自然源、大氣沉降、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和交通排放。自然源貢獻(xiàn)率為32.88%，工農(nóng)業(yè)和交通運輸活動貢獻(xiàn)率為49.19%，大氣沉降貢獻(xiàn)率為17.93%。金屬冶煉、廢渣堆放與回收利用等工業(yè)活動、污水灌溉、化肥農(nóng)藥施用、大氣沉降、交通排放等可能是主要人為源。